气相色谱-串联质谱法测定灌溉水中啶氧菌酯残留量的不确定度评定

付树卿

(石河子水文勘测局，新疆 石河子 832000)

甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂是基于天然抗生素(Strobilurin A)为先导化合物开发的新型杀菌剂[1-2]，与苯并咪唑类和三唑类杀菌剂产品相比，具有低毒、高效、广谱等特点，近年来，在我国也大范围的生产和使用，其在环境和作物中的残留问题应该引起关注. 啶氧菌酯(picoxystrobin)是一种广谱、内吸性甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂，其作用机制是控制病原菌细胞内色素间电子转移从而抑制线粒体的呼吸作用，最终导致病原菌细胞死亡.

目前，国内外有使用流动注射化学发光法[3]、气相色谱法[4]、气-质和液-质联用法[5-9]分别对不同样品中啶氧菌酯残留量进行检测分析的报道. 气相色谱仪在多农药残留检测过程中因其分离效果而应用广泛，质谱作为检测器可对各种农药组分进行准确的定性，串联质谱是目前各种农药残留检测最为先进的技术. 由于二级质谱具有抗干扰的能力，可消除单级质谱存在的基质与待测化合物选择离子相同的问题，对样品前处理的要求更低[10]. 由于农药在农田及果蔬种植过程中约70%的成分未达到防治作用，直接扩散到环境土壤中，迁移至农田灌溉水中，因此农药的使用具有较大的环境风险. 本研究建立了气相色谱串联质谱法测定水中啶氧菌酯残留量的不确定度评估数学模型，参考不确定度的评估指南[11-15]，根据不确定度评定的步骤和方法对检测过程中产生的主要不确定度进行评定，指出测量结果的表述应该同时包含测量值及与该值相关的测量不确定度，寻求影响不确定度的最大因素，并通过相应的措施减少不确定度对结果带来的影响，为测量结果的准确性和置信度提供理论依据.

1 试验部分

1.1 仪器与试剂

气相色谱-串联质谱仪(7890B-7000B，美国安捷伦公司)；分析天平(CP213，美国奥豪斯公司)；旋转蒸发仪(SB-1100，日本埃朗公司)；正己烷、二氯甲烷、丙酮、甲醇(色谱级，美国赛默飞世尔公司)；啶氧菌酯标准品(1 000 μg/mL，农业部环境质量监督检验测试中心).

试验材料：新疆地区西瓜种植基地的农田灌溉水样.

1.2 标准溶液的配制

准确移取一定体积啶氧菌酯标准溶液，用丙酮配制为10.0 μg/mL的标准储备液，避光冷藏，试验前用丙酮溶剂稀释至相应的标准使用液.

1.3 样品的采集与处理

水样：采集种植区域的农田灌溉水，放入棕色玻璃采样瓶中，-4 ℃低温保存.

1.4 样品前处理及净化

将HLB小柱依次用5 mL乙腈、5 mL水活化，将1 L的水样过柱子后用6.0 mL乙腈洗脱，洗脱液辅助加热氮气吹至近干，乙腈定容2.00 mL，过0.45 μm滤膜，待测定.

1.5 色谱、质谱条件

1.5.1 气相色谱条件

色谱柱：HP-5MS(30 m×0.25 mm, 0.5 μm)；载气：氦气(纯度：99.999%)；恒流模式流速：1.0 mL/min；进样量：1.00 μL，进样方式：不分流进样；进样口温度：250 ℃；程序升温：80 ℃保持1 min，以20 ℃/min升温至280 ℃，保持10 min.

1.5.2 质谱条件

离子化方式：电子轰击(EI)；离子源温度：230 ℃；离子化能量：70 eV；传输线温度：270 ℃；溶剂延迟时间：5 min；扫描方式：全离子扫描模式(SCAN)和多反应监测模式(MRM)，选择离子对及碰撞电压：145>115(10 eV)，145>102(25 eV).

1.6 数学模型[11]

啶氧菌酯残留量的计算公式：

(1)

式中：X—样品中啶氧菌酯的残留量(mg/L)；As—啶氧菌酯标准峰面积；Aw—待测样品中啶氧菌酯的峰面积；V1—试样溶液最终的定容体积(mL)；V2—取样量(mL)；ρ—啶氧菌酯的浓度(mg/L).

2 结果与讨论

2.1 不确定度来源

啶氧菌酯残留量的不确定度来源主要包括农药标准品和样品中啶氧菌酯残留量测定两大类. 其中标准品的纯度、工作液的配制和稀释，标准曲线拟合以及样品的取样量及测定过程中方法学参数是主要的评价目标.

2.2 啶氧菌酯标准品的不确定度评价Urel(s)

2.3 配制标准储备液引入的不确定度Urel(w)

=0.011 31

(2)

2.4 配制标准工作溶液引入的不确定度Urel(sw)

操作过程中使用10.0 mL A级无分度吸管移取农药标准储备溶液,用丙酮稀释定容到50 mL的容量瓶中，得到质量浓度20.0 mg/L的标准工作液，所产生的不确定度按3.3的方法计算，50 mL的容量瓶允许误差为0.050. 温度与校正温度相差3 ℃，对容量瓶重复11次称量，得出其体积的标准偏差为0.023 mL，由配制标准工作溶液引入的相对标准不确定度为：

=0.023 15

(3)

2.5 稀释标准系列溶液引入的不确定度Urel(ss)

用1.00 mL吸量管(A级)移取农药标准工作溶液置于单标线10.0 mL容量瓶(A级)中，用丙酮定容到相应体积，系列质量浓度分别为0.05、0.10、0.20、0.50、1.00 mg/L的工作曲线. 使用1.00 ml移液管在20 ℃时的允许误差为0.007 mL，按均匀分布转换成标准偏差为0 mL. 对1.00 mL移液管进行重复20次测定，得出其体积的标准偏差为0.002 2 mL. 设定20 ℃为校正温度，由温度引起的不确定度可通过估算该温度范围和体积膨胀系数来计算，1.00 mL移液管(A级)移取1.00 mL丙酮，得出其体积的标准偏差为581 mL；稀释成C1浓度时产生的相对标准不确定度：

=0.004 57

(4)

从标准储备液稀释成5个不同浓度的标准曲线带来的各项不确定度合成得到：

(5)

2.6 啶氧菌酯标准曲线拟合引入的不确定度Urel(sv)

质量浓度为0.05、0.10、0.20、0.50、1.00 mg/L的标准系列溶液各1.00 μL，进样测定，根据仪器测定得到相应的色谱峰面积Y，拟合的线性回归方程为Y=aX+b(a为斜率，b为截距，X为质量浓度). 相关参数如表1所列，啶氧菌酯的标准曲线拟合产生的不确定度为：

(5)

式中：SR为标准溶液峰面积残差的标准偏差，p为试样平行测量次数，n为拟合曲线的测定次数，CA为标准溶液中啶氧菌酯的平均质量浓度；CS为待测样品溶液按回归方程计算得到的浓度平均值.

表1 标准曲线拟合回归方程、相关系数和不确定度Table 1 Uncertainty results from least square curve fitting

2.7 灌溉水样品称量引入的不确定度Urel(m)

Urel(m)=0.057 74/100=0.000 577 4

(6)

2.8 仪器进样体积引入的不确定度Urel(v)

气相色谱配备的微量注射器体积为10 μL，常规设定的进样量为1.00 μL，微量注射器进样体积的相对标准偏差(RSD)为±1%，由进样体积引入的相对不确定度为：

(7)

2.9 样品测定的准确度和精密度引入的不确定度Urel(r)、Urel(p)

表2 准确度引入的不确定度结果(n=5)Table 2 Uncertainty introduced by measurement results of accuracy (n=5)

表3 精密度引入的不确定度结果(n=5)Table 3 Uncertainty introduced by measurement results of precision (n=5)

2.10 不确定度因素分析及合成不确定度

采用GC-MS/MS法对水中啶氧菌酯残留量测定产生不确定度的影响因素主要有：标准品纯度、标准溶液配置过程、标准曲线拟合、样品称量、仪器进样、精密度和准确度等9种. 计算得到的不确定度范围在0.000 577 4～0.023 15之间，不确定度来源比例如图1所示.

图1 水样中啶氧菌酯不确定度评价结果分析图Fig. 1 Analysis chart of picoxystrobin residues in water sample

环境水样中啶氧菌酯残留量测定结果的合成不确定度值为0.032 17，计算公式[12]如下：

(8)

2.11 扩展不确定度结果

对采集的农田灌溉水样按试验方法分析其啶氧菌酯的残留量，通过GC-MS/MS仪器工作站给出的峰面积带入线性方程计算得到的平均含量为1.30 μg/L. 根据JJF 1135-2005《化学分析测量不确定度评定》相关规定，设定置信区间为95%，包含因子k=2，扩展不确定度U=Urel×k×X=0.083 64≈0.08 μg/L，因此测定水中啶氧菌酯残留量的检测结果应表示为X=(1.30±0.08)μg/L.

3 结论

从测定水中啶氧菌酯残留量的不确定度因素分析，最主要的来源为重复性试验和方法准确度所引入的. 在实际操作过程中，应注意实验人员前处理过程中的操作，减小测定结果的不确定度，保证检测结果的准确性.

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